Stikstofverwijdering uit interne stromen op rwzi's

NN3 1085 ,92-09

^e

u i o o l w a t e r -

z u i v e r i n g s i n r i c h t i n g e n rwzi

2000

STIKSTOFVERWIJDERING UIT INTERNE STROMEN

OP RWZI'S

Rijkswaterstaat Stichting Toegepast Onderzoek Rijksinstituut voor Integraal Zoetwaterbeheer Waterbeheer

en Afvalwaterbehandeling

Pustbus 17 8200 A A Lelystad Postbus 8090 3503 R B Utrecht

meratie rioolwaterzuiveringsinrichtingen RWZI 2000

rlv,rr.r,u,,,, ,,, ~ ~ d e t a r i a a t postbus 17, 8200 AA Lelystad 03200

-

⁷⁰⁴¹ 1

STIKSTOFVERWIJDERING UIT INTERNE STROMEN OP RWZI'S

auteur :

RWZI

2000

92-09

DHV Water B.V. : ir. A.G.N. van Bentum

Het onderzoek "Toekomstige generatie rioolwaterzuiveringsinrichtingen RWZI 2000"

is een samenwerkingsverúand van de STOWA en Rijkswaterstaat (RIZA).

\

^{i,. r -}

,

~ ^. , ^-

INHOUD

VOORWOORD SAMENVATTING

INLEIDING

DE INVLOED VAN DE INTERNE DEELSTROMEN OP DE STIKSTOFVERWIJDERING VAN RWZI'S

Inleiding

Het IAWPRC-model

STRW

Het Modelsysteem Simulatieberekeningen

Resultaten van de simulaties bij lage slibbelasting Resultaten bij hoge slibbelasting

SELECTIE VAN BEHANDELINGSMETHODEN VOOR STIKSTOFHOUDENDE STROMEN Inleiding

Uitbreiding van de conventionele zuivering principe

ervaringen

chemicaliën en apparatuur voor- en nadelen

Ammoniak-stripping principe

ervaringen

chemicaliën en apparatuur voor- en nadelen

CAFR-proces principe ervaringen

chemicaliën en apparatuur voor- en nadelen

Airliftreactor principe

ervaringen

chemicaliën en apparatuur voor- en nadelen

Biorotor principe ervaringen

chemicaliën en apparatuur voor- en nadelen

BLZ

3 5

9

11 11 12 13 13 17 18 20

23 23 24 24 24 24 24 25 25 26 26 2 6 2 7 2 7 2 7 28 29 29 29 3 O 31 31 31 31 3 2 32 32

KOSTENVERGELIJKING Uitgangspunten Dimensionering

uitbreiding conventionele zuivering a m o n i a k - s t r i p p e r

CAFR-proces airliftreactor biorotor

Resultaten

EVALUATIE

CONCLUSIES

REFERENTIES

1. AMvB "stikstofverwijdering"

2. Resultaten v a n de simulatieberekeningen 3. Kostenramingen

VOORWOORD

Over enkele jaren zullen de rioolwaterzuiveringsinrichtingen ( m i ) aan strengere effluenteisen met betrekking tot P en N moeten voldoen. Vooral ten gevolge van de strengere stikstofnorm zal uitbreiding van de zuive- ringscapaciteit onvermijdelijk zijn. Dit gaat veelal gepaard met hoge kosten en een groot ruimtebeslag.

In het kader van RWZI 2 0 0 0 is gekeken naar een mogelijk alternatief t.w.

de behandeling van interne stikstofstromen die vrijkomen na de slibbe- handeling. Het gaat hierbij vaak om een geringe stroom waarmee een relatief grote hoeveelheid stikstof naar de rwzi terug wordt gevoerd.

Een indruk van de grootte van de interne stikstofstromen en de eventuele konsekwenties voor ontwerp en dimensionering van de rwzi staan vermeld in het werkdocument "De invloed van interne stromen op de stikstofhuis- houding bij rwzi's" (RWZI 2000 91-05W).

Als vervolg hierop is in het voorliggende rapport met behulp van simula- tieberekeningen nagegaan wat het effect is van buffering en behandeling van deze stikstofstromen op de effluentkwaliteit van een m i . Daarnaast is op basis van een literatuurstudie gekeken welke technieken in aanmer- king komen voor de behandeling van deze stikstofstromen. Over de vier meest perspectiefrijke technieken, t.w. N-strippen, CAFR-methode,

biorotor en airliftreactor, vindt een kostentechnische evaluatie plaats.

Het onderzoek is uitgevoerd door DHV Water BV (projectteam bestaande uit ir. A.G.N. van Bentem, ing. J. van der Burch, ing. P.C.A.M. van iielvoort en ir. P.G. Piekema) en begeleid door ing. G.B.J. Rijs en ir. P.C.

Stamperius.

Lelystad, december 1 9 9 2 Voor de stuurgroep RWZI 2000

dr. J. de Jong (voorzitter)

Algemeen

Vanaf 1998 zullen de bestaande rioolwaterzuiveringsinrichtingen ( m i ' s ) aan strengere effluenteisen voor N en P moeten voldoen. Vooral door de

stikstofeis van 10 mg N,,,,,/l zal voor s o d g e zuiveringsinrichtingen uitbreiding van de capaciteit onvermijdelijk zijn. Voor andere, die net niet aan de eisen voldoen, kan aanpassing van de bedrijfsvoering wel- licht voldoende zijn. Er wordt thans gezocht naar alternatieven waarmee met zo min mogelijk kosten en ruimtebeslag aan de eisen kan worden voldaan.

Een veelbelovend alternatief vormt de behandeling van interne vuilwa- terstromen (retourwater) die vrijkomen na de slibbehandeling (figuur 1).

Het gaat hierbij vaak om een geringe stroom waarmee een relatief grote hoeveelheid stikstof naar de zuiveringsinrichting terug wordt gevoerd.

Separate behandeling van dit water zal de stikstofbelasting op de bestaande installatie met 10 tot 15% verlagen, en zodoende de efflu- entkwaliteit verbeteren.

aeratiebe kken

retourwater

ontwaterd slib

figuur 1. Stroomschema van een rwzi

Met behulp van simulatieberekeningen wordt het effect nagegaan van buffering en behandeling van het retourwater op de effluentkwaliteit van een rwzi.

Uit een literatuurrecherche zijn enkele technieken naar voren gekomen waarmee het retourwater kan worden behandeld. De meest veelbelovende methoden worden beschreven. Voor deze methoden is een kostenvergelijking opgesteld.

Modelberekeningen

De modelberekeningen zijn uitgevoerd met S T R M , een simulatiemodel waarmee een rioolwaterzuiveringsinrichting gesimuleerd kan worden. Bij de berekeningen is uitgegaan van een modelzuivering van 100.000 i.e., met een slibbelasting van 0,07 kg BZVlkg d.s.d en 0.15 kg BZV/kg d.s.d.

Voor de lage belasting is een omloopreactor gesimuleerd, voor de hoge belasting een propstroomreactor.

Het terugvoeren van het retourwater kan op verschillende manieren plaatsvinden. Met behulp van het simulatiemodel is de invloed van vijf mogelijkheden bekeken. Als uitgangspunt diende de situatie waarbij het retourwater gedurende 6 uur, overdag, naar de zuivering wordt terug- geleid. De vier alternatieven zijn:

*

terugvoeren gedurende 24 uur per dag

*

terugvoeren gedurende de nacht

*

volledige behandeling van het retourwater (N-verwijdering)

*

nitrificatie van het retourwater

Uit de berekeningen blijkt dat de resultaten afhankelijk zijn van de manier waarop de installatie gestuurd wordt. Daarbij wordt onderscheid gemaakt tussen sturing op een minimaal Nt,,,L-gehalte en sturing op een minimaal NH4+-N-gehalte

.

De resultaten van deze berekeningen staan weergegeven in tabel 1. Hierin is de verlaging van het stikstofgehalte in het effluent ten gevolge van buffering, volledige behandeling en nitrificatie van het retourwater, aangegeven. Als referentiewaarde geldt de situatie waarbij het retourwa- ter gedurende de dag wordt teruggevoerd.

tabel 1. Het effect van buffering, volledige behandeling en nitrifica- tie van retourwater op het Ntotaai-~ehalte in het effluent

ANrotaal effluent (mgll) N,,,,,l-sturing NH,+-sturing laag belast, buffering nacht

omloopreactor

9 O C behandeling 3.5 11.5

propstroom

behandeling nitrificatie hoog belast,

Het bufferen van het retourwater, met als doel het verlagen van de piekbelasting gedurende de dag, blijkt alleen in een verbeterde efflu- entkwaliteit te resulteren bij ammoniumsturing in de laagbelaste omloop- reactor. Er is geen verschil te constateren tussen het terugvoeren van retouwater gedurende de nacht en terugvoeren verspreid over de gehele dag.

nitrificatie 1.2

buffering 0.1

9 . 2

0 , o nacht

De behandeling van retourwater blijkt onder alle omstandigheden een wezenlijke bijdrage te leveren aan het verbeteren van de effluentkwali- teit. Wanneer op een minimaal N,,,,l-gehalte gestuurd wordt, wordt het stikstofgehalte in het effluent met gemiddeld 4 mg11 verlaagd. Wanneer op minimalisering van het anmoniumgehalte gestuurd wordt is het effect nog groter.

Het nitrificeren van het retourwater, om het daarna als nitraatrijk water terug te voeren, heeft in alle gevallen een positief effect. De effluentkwaliteit blijft in alle gevallen ongeveer 2 mg N,,,,,l/l slech- ter dan bij volledige stikstofverwijdering uit het retourwater.

Vier systemen komen in aanmerking voor de behandeling van retourwater.

Twee hiervan, de CAFR-methode (Chemische Amonium-Fdllung und Rezyklie- ring) en het N-strippen, verwijderen de stikstof in zijn totaliteit. De andere twee, de biorotor en de airliftreactor, zetten ammonium om in nitraat. Als referentie voor de kostenvergelijking is de uitbreiding van de zuiveringsinrichting volgens het conventionele actief-slibproces in beschouwing genomen.

Voor deze vijf methoden zijn de stichtingskosten en de exploitatiekosten geraamd voor de retourwaterbehandeling van een zuiveringsinrichting van 100.000 i.e en van 400.000 i.e. Hierbij is voor de conventionele uit- breiding nog onderscheid gemaakt tussen het wel of niet bijbouwen van een tussengemaal voor het influent en het retourslib.

Wanneer nitrificatie van de amonium-stikstof uit het retourwater een afdoende maatregel is, valt de keus tussen de airliftreactor en de biorotor-installatie, op basis van de tot nu toe verkregen informatie, uit in het voordeel van de airliftreactor.

De resultaten van de kostenvergelijking kunnen niet zondermeer voor elke situatie worden toegepast. De kosten van de verschillende alternatieven verschillen namelijk per rwzi.

De kosten van de conventionele uitbreiding worden in sterke mate bepaald door het feit of er wel of geen tussengemaal nodig is. Als er niet voldoende ruimte op de bestaande rwzi aanwezig is, valt deze optie bij voorbaat af. Conventionele uitbreiding is, in de situatie waarvan bij de berekeningen is uitgegaan, bij kleinere installaties en installaties met voldoende verval, goedkoper dan de behandeling van het retourwater door N-strippen of het CAEX-proces. Bij een minder gunstige influentsarnen- stelling of een verdergaande slibontwatering, dan is aangenomen bij de berekeningen, wordt dit verschil kleiner.

De behandeling van retouwater wordt relatief goedkoper naarmate de zui- veringsinrichting groter is.

Het verschil tussen de kosten van het CAFR-proces en het ammoniak-strip- pen is gering.

INLEIDING

De effluenteisen voor rioolwaterzuiveringsinrichtingen (rwzi's) zijn recentelijk voor stikstof en fosfaat aangescherpt. De nieuwe N-eisen zijn geformuleerd in een AMvB die met ingang van 1 september 1992 van kracht is geworden. De strekking van deze AMvB is schematisch weergege- ven in bijlage 1.

Veel energie wordt gestoken in het zoeken naar nieuwe technieken en aanpassingen aan de bestaande zuiveringsinrichtingen om deze aan de nieuwe effluenteisen te laten voldoen. De separate behandeling van interne retourwater kan hieraan een bijdrage leveren. Dit retourwater komt vrij na de slibvergisting en de slibontwatering, en wordt normali- ter teruggeleid in de zuiveringsinrichting. Dit water is verontreinigd met diverse stoffen. Vooral het hoge ammoniumgehalte maakt deze stroom tot een relatief grote belasting voor de biologische zuivering.

Het separaat zuiveren van het retourwater kan wellicht bij verschillende rwzi's de stap zijn waardoor aan de nieuwe effluenteisen voldaan kan worden zonder andere ingrepen. Hierbij kan gedacht worden aan installa- ties waar de effluentconcentratie 10-15 mg NI1 bedraagt of waarbij de lozingseisen slechts met moeite kunnen worden gehaald. Ook bij de bouw van nieuwe installaties kan deze optie interessant zijn. Door de afname van de belasting en het wegnemen van de piekbelastingen kan de inrich- ting kleiner gedimensioneerd worden en is een stabielere bedrijfsvoering mogelijk.

In dit rapport worden de resultaten beschreven van een studie naar de effecten, mogelijkheden en kosten van stikstofverwijdering uit het retourwater van rwzi's. Het doel hiervan is om enerzijds de verschil- lende bestaande technieken te vergelijken wat betreft kosten en moge- lijkheden. Anderzijds wordt het effect van de behandeling van retourwa- ter op de effluentkwaliteit aanschouwelijk gemaakt.

De invloed van de zuivering van het retouwater op het zuiveringsproces is onderzocht met behulp van dynamische simulaties (hoofdstuk 2). De hierbij gepresenteerde getallen hebben vooral een vergelijkende waarde.

Bij de simulatieberekeningen is zowel naar het effect van continue en discontinue afvoer van het retourwater naar de actief-slibinstallatie gekeken, als naar de gevolgen van separate behandeling van dit water.

Deze simulaties zijn uitgevoerd bij een lage en een hoge slibbelasting.

In hoofdstuk 3 worden de verschillende relevante behandelingsmethoden beschreven. In hoofdstuk 4 wordt van de in hoofdstuk 3 beschreven technieken een kostenvergelijking opgesteld. Dit gebeurt aan de hand van een dimensionering van de betreffende installaties voor toepassing bij een aangegeven modelzuivering van 100.000 i.e. Voorts wordt ter verge- lijking een indicatie van de kosten gegeven voor toepassing bij een bepaalde rwzi met een belasting van 400.000 i.e.

Hoofdstuk 5 bevat een evaluatie van de uitgangspunten en resultaten van de studie. In hoofdstuk 6 tenslotte, worden de resultaten van de kosten- vergelijking samengevat en enkele kanttekeningen geplaatst bij de praktische toepasbaarheid van de resultaten van de studie.

D E INVLOED VAN DE INTERNE DEELSTROMEN OP DE STIKSTOFVERWIJDERING VAN RWZI'S

Inleiding

Bij de dimensionering van een w z i aan de hand van de benodigde stik- stofvewijdering wordt de invloed van de stikstofvracht die met het influent wordt aangevoerd vaak onderschat.

In eerdere berekeningen (1) is de omvang van de verschillende interne stromen op de belasting van de zuivering globaal aangegeven. Hieruit is gebleken dat bij een actief-slibinrichting van 100.000 i.e., afhankelijk van de slibontwateringsmethode, ongeveer 15% van de dagelijkse influ- entstikstofvracht via interne waterstromen terug in de zuivering komt.

Alleen betrokken op dit retourwater is dit ongeveer 10Z (figuur 2).

I

retouwater

i

slibgisting

I

I 1

figuur 2. De stikstofvrachten (Z) in een zuiverin~sinrichtin~ (1)

Wanneer de na-indikker alleen overdag gevoed wordt, betekent dit dat er piekbelastingen optreden die in een korte tijd ongeveer 9% van de totale dagelijkse influentstikstofvracht in de zuivering terugvoeren. Hierdoor kunnen problemen ontstaan door tekortschietende beluchting en kan de ef- fluentkwaliteit verslechteren. Bij slibontwatering in een sliblagune kan de piekbelasting tijdens het aflaten van slibwater zelfs 21% van de totale dagelijkse influentvracht bedragen (l).

De betreffende statische berekeningen geven een beeld van de stikstof- vrachten in het zuiveringssysteem. Wat het effect van de circulatiestro- men op het functioneren van de zuiveringsinrichting is, wordt slechts summier aangegeven. Teneinde dit effect vast te kunnen stellen voor een modelsysteem (paragraaf 2.4) worden bij een lage en een hoge slibbelas-

ting dynamische simulatieberekeningen uitgevoerd.

De volgende situaties worden gesimuleerd:

-

continue afvoer van het retourwater naar de actief-slibinstallatie;

- discontinue afvoer gedurende de dag van het retourwater naar de actief-slibinstallatie;

-

discontinue afvoer gedurende de nacht van het retourwater naar de actief-slibinstallatie;

-

separate behandeling van het retourwater gevolgd door afvoer naar de actief-slibinstallatie;

-

nitrificatie van ammonium uit het retouwater gevolgd door afvoer naar de actief-slibinstallatie.

De simulatieberekeningen zijn uitgevoerd met

STRW

(Sewage TREAtment Model). Dit is een model waarmee op flexibele wijze een zuiverings- inrichting kan worden gesimuleerd (paragraaf 2.3). De beschrijving van de biologische zuiveringsprocessen en de karakterisering van het influ- ent zijn gebaseerd op het IAWPRC-model (paragraaf 2.2).

2.2 Het IAWPRC-model

Bij het opstellen van een model moeten de belangrijke processen worden geïdentificeerd en de juiste kinetische en stoichiometrische verhoudin- gen voor elk proces worden geselecteerd. Voor een gecompliceerd systeem als een rioolwaterzuiveringsinrichting zijn hiervoor verschillende benaderingen denkbaar.

Bij het biokinetische model van het IAWPRC (2) is uitgegaan van vier processen: groei van micro-organismen. afbraak van micro-organismen, ammonificatie van organische stikstof en hydrolyse van onopgeloste organische verbindingen. De groei van heterotrofen en autotrofen wordt beschreven met de Monod-kinetiek.

Alle substraat- en slibhoeveelheden worden uitgedrukt in CZV-eenheden.

Het inkomend CZV wordt opgesplitst in zeven fracties. Het snel afbreek- bare CZV wordt gelijkgesteld aan het opgeloste CZV en wordt beschouwd als de enige vorm die door de bacteriën kan worden opgenomen. De lang- zaam afbreekbare fractie wordt gelijkgesteld aan het onopgeloste CZV.

Dit wordt direct geadsorbeerd aan de bacteriemassa en vervolgens door hydrolyse omgezet in snel afbreekbaar CZV. De hydrolysesnelheid van langzaam afbreekbaar CZV is aanzienlijk lager dan de omzettingssnelheid van snel afbreekbaar CZV.

Endogene ademhaling wordt niet als apart proces beschreven. Afbraak van de bacteriecellen wordt beschouwd als een proces dat geen zuurstof of nitraat verbruikt en plaatsvindt zowel onder aërobe, anoxische als anaërobe omstandigheden. Afbraak zet actieve biomassa om in langzaam afbreekbare CZV en niet afbreekbare CZV. Langzaam afbreekbaar CZV komt via hydrolyse weer ter beschikking van de bacteriën waardoor een kring- loop van CZV ontstaat.

Het nitrificatieproces is beschreven volgens een Monod-vergelijking voor substraat, zuurstof en alkaliteit.

De opstellers van het model hebben het model gecalibreerd voor een Zwit- serse zuiveringsinrichting. Bij de toepassing in Nederland is gebleken dat de uitkomsten van het p r o g r a m niet overeenkomen met de praktijk- waarden. Het model is daarom aangepast met behulp van op de Nederlandse praktijkervaring gebaseerde ontwerpgrondslagen.

De simulatieberekeningen zijn uitgevoerd met het dynamische simulatie- model sTR-, dat geschreven is in de simulatietaal Simplex en is gebaseerd op de beginselen van het UWPRC-model. De modelbank S T R ~ bestaat uit verschillende componenten. zoals een aëratietank. een voorbezinktank en een nabezinktank. Met deze bouwstenen kan op een vrij eenvoudige manier iedere denkbare systeemconfiguratie in elkaar worden gezet.

De opdeling van het biologische deel van de zuiveringsinrichting in ver- schillende compartimenten is niet gebonden aan een maximum. Een asratie- tank wordt beschouwd als een ideale menger. Door verschillende tanks achter elkaar te plaatsen kan echter ook een propstroom worden gesimu- leerd.

Het is bovendien mogelijk om sturingsprocedures in het model in te bou- wen. Hiermee kan de zuiveringsinrichting worden gestuurd en geoptimali-

seerd.

Het Modelsysteem

Voor deze studie is uitgegaan van een actief-slibsysteem, met een capaciteit van 100.000 i.e. (i.e. = 54 g BZV) (l). De eerste serie berekeningen is uitgevoerd bij een slibbelasting van 0.07 kg BZVIkg d.s.dag en een stikstofvewijdering tot ongeveer 10 mgll. Er is voor deze belasting gekozen omdat dit theoretisch gezien de hoogste belasting is waarbij nog aan de effluenteisen voldaan kan worden. Vervolgens zijn de simulaties herhaald bij een slibbelasting van 0,15 kg BZVIkg d.s.dag.

een situatie die veel in Nederland voor komt. Voor de beide slibbelas- tingen zijn verschillende modelsystemen gebruikt.

figuur 3. Simulatieschema van een omloopreactor

Het modelsysteem voor de berekeningen met de lage belasting is uitge- voerd als een omloopreactor met een hoge interne recirculatie en een voorbezinktank. Het rendement van de voorbezinking is met behulp van statische berekeningen bepaald. Er is gekozen voor de omloopreactor omdat deze bij de belasting rond 0.07 kg BZV/kg d.s.dag veel in Neder- land voor komt.

De tweebenige omloopreactor, bij de modelberekeningen opgebouwd uit 12 compartimenten. is uitgerust met drie puntbeluchters (figuur 3). De zuurstofinbreng wordt gestuurd op het zuurstofgehalte op twee punten in het systeem. Hierdoor is een optimale zuurstofinbreng mogelijk waardoor gunstige omstandigheden voor nitrificatie en denitrificatie ontstaan.

Voor de simulaties met de hoge slibbelasting is een propstroomreactor gebruikt omdat dit bij deze belasting een veel voorkomende configuratie is. De voorbezinking is hetzelfde als bij de lage slibbelasting. De propstroomreactor is bij de modelberekeningen opgebouwd uit twaalf aaneengeschakelde volledig gemengde aëratietanks die elk apart worden belucht. De beluchting wordt gestuurd aan de hand van twee zuurstof-

setpoints (figuur 4).

figuur 4. Simulatieschema van een propstroomreactor

Het primair- en surplus-slib worden anaëroob vergist en vervolgens mechanisch ontwaterd. Het retouwater dat hierbij gevormd wordt, door-

loopt dezelfde weg als het influent.

Bij het ontwerp van rwzi's wordt veelal geen of te weinig rekening ge- houden met de invloed van de interne waterstromen. Om de realiteit zoveel mogelijk te benaderen wordt dit aandeel bij de dimensionering van de modelzuivering niet meegenomen. Het water uit de voorindikker, waarin het primaire en secundaire slib ingedikt worden, wordt niet tot het retourwater gerekend. Dit is een waterstroom die ongeveer dezelfde samenstelling heeft als het influent.

De influent- en ontwerpgegevens zijn grotendeels gelijk aan die uit het rapport "De invloed van interne stromen op de stikstofhuishouding bij rwzi's" ( 1 ) of zijn op basis hiervan berekend. Hierdoor kunnen deze rap- porten eenvoudig naast elkaar worden gebruikt.

Voor deze simulaties is de voorbezinktank niet in het model opgenomen.

Met behulp van de gegevens uit bovengenoemd rapport zijn de verwij- deringsrendementen voor de verschillende stoffen berekend:

-

de verwijdering van zwevende stof bedraagt 56%;

-

de verwijdering van BZV bedraagt 34% van de primair-slibproductie;

-

de relatieve CZV-verwijdering is gelijk aan de relatieve BZV-verwijde- ring ;

-

de N-verwijdering bedraagt 4% van de primair slibproductie.

De influentgegevens, de hieruit berekende concentraties na het verlaten van de voorbezinktank (effluent VBT) en de samenstelling van het retour- water staan vermeld in tabel 2. BZV en CZV van het retourwater zijn gelijk gesteld aan die uit een praktijkinstallatie in Denemarken (3).

Bij de bepaling van de hoeveelheid retourwater is uitgegaan van de optie waarbij een centrifuge wordt ingezet voor de slibontwatering (1).

tabel 2. Concentraties in influent. effluent VBT en retourwater

(2) ( 5 )

1

⁽⁶⁾

11

^dimensie

(1) = influent

( 2 ) = influent t water van de voorindikker

(3) = effluent VBT van (2)

(4) = influent t water van de voorindikker t retourwater (5) = effluent VBT van (4)

(6) = retourwater

Aan de hand van de influentgegevens van het afvalwater, inclusief het water uit de voorindikker, na voorbezinking, maar zonder inachtneming van het retourwater (tabel 2 , kolom 3). is de modelzuivering volgens Rayser (4) gedimensioneerd. Daarbij is het zuurstofverbruik bepaald via een CZV-balans. De slibleeftijd is berekend volgens Chudoba (5).

Uit de berekeningen blijkt dat bij de lage slibbelasting van 0 , 0 7 kg BZV/kg d.s.dag, minimaal een temperatuur van g ° C nodig is om aan de effluenteis van 10 mg NI1 te kunnen voldoen. De simulatieberekeningen voor de modelzuivering met de lage slibbelasting zijn daarom bij deze

temperatuur uitgevoerd. De ontwerpgegevens bij de lage slibbelasting zijn vermeld in tabel 3.

Voor de hoge slibbelasting (0,15 kg BZV/kg d.s.dag) staan de dimensione- ringsberekeningen in tabel 4. Bij een dergelijke belasting is de slib- leeftijd zo laag dat nitrificatie pas bij een temperatuur van 13OC volledig is. Om deze reden zijn de simulatieberekeningen bij de hoge belasting bij 13'C uitgevoerd.

tabel 3. Ontwerpgegevens bii lage slibbelasting (0.07 kg BZVIkg d.s.dan)

11

^{dimensie inf luent t retour}

temperatuur 9

slibgehalte 3,5

volume 17300

debiet 19300 19400

Nki in toevoer 890 980

N,, effl. (5 mgll) 100 100

Nki in slib (5%) 170 170

te nitrificeren 620 710

denitrif. cap. 550 540

NO,-N in effluent 8 O 170

N-totaal 9.1 13.8

tabel 4. m e z e v e n s b i j hoge slibbelasting (0.15 kg BZVIkg d.s.dag)

te nitrificeren

Simulatieberekeningen

Er zijn verschillende manieren waarop het retourwater naar de zuive- ringsinrichting kan worden teruggevoerd. Dit wordt bepaald door de wijze waarop de slibgisting wordt gevoed. en de wijze waarop de slibontwate-

ring wordt bedreven. De verschillende manieren waarop het retourwater teruggevoerd kan worden, zijn alle met behulp van het model gesimuleerd.

Dit zijn achtereenvolgens:

-

Continue afvoer van retourwater.

Bij de continue afvoer van het retourwater naar de zuivering wordt het water uit de slibgisting gelijkmatig over de dag naar de zuivering teruggeleid. Tijdens de daluren heeft het retourwater een grote invloed op de samenstelling van het afvalwater (figuur 5).

-

Discontinue afvoer van retourwater gedurende de dag.

Bij de discontinue afvoer van het retourwater gedurende de dag wordt er vanuit gegaan dat de slibgisting slechts een gedeelte van dag wordt bijgevuld, en ook de ontwateringscentrifuges of zeefbandpersen slechts gedurende de werkuren in bedrijf zijn. Dit betekent dat ook het water uit de slibgisting slechts gedurende een periode van 6 uur (9.30-15.30 uur) tijdens de dag in de zuivering wordt geleid. Dit heeft een aan- zienlijke verhoging van de stikstofbelasting tot gevolg in een periode waarin de belasting van de installatie al maximaal is (figuur 5).

figuur 5. De verdeling van de stikstofvracht gedurende de dag, met en zonder retourwater

-

Discontinue afvoer van retourwater gedurende de nacht.

Het bufferen van het retourwater, om dit vervolgens in de nachtelijke uren terug te leiden in de biologische zuiveringsinrichting, lijkt een interessante optie. Gedurende de nacht is de belasting van de zuive- ringsinstallatie op zijn laagst. De samenstelling van het influent verandert hierdoor gedurende de nachtelijke uren echter wel. De CZVIN- verhouding daalt omdat met het retourwater vooral stikstof ingebracht wordt (figuur 5).

-

Separate behandeling van retourwater.

Bij het separaat behandelen van het retourwater wordt de ammonium- stikstof uit het water verwijderd. Hierdoor wordt de biologische zuivering ontlast (figuur 5 ) .

-

Nitrificatie van retourwater.

Er zijn bepaalde compacte biologische systemen waarmee het retourwater kan worden gezuiverd. Hierbij kan gedacht worden aan slib-op-drager systemen zoals de airliftreactor en de biorotor. Deze systemen kunnen CZV verwijderen en nitrificeren; denitrificatie vindt echter niet of in beperkte mate plaats. De stikstof komt als nitraat in de biologi- sche zuivering terecht. Dit vraagt extra denitrificatiecapaciteit. Bij de simulatie van deze situatie wordt er van uitgegaan dat het ge- deeltelijk behandelde retourwater gelijkmatig verspreid over de dag naar de biologische zuivering geleid wordt.

De dynamische simulatieberekeningen zijn uitgevoerd met een systeem dat in een stabiele situatie verkeert. Het influent vertoont een dagelijkse fluctuatie waardoor ook een dagelijkse fluctuatie in de resultaten optreedt. Bet verloop van de resultaten over een dag is echter elke dag gelijk. In de figuren, die het resultaat zijn van de simulatieberekenin- gen. wordt daarom telkens het beeld van één dag getoond.

2.6 Resultaten van de simulaties bij lage slibbelastinp

De resultaten van de simulatieberekeningen bij slibbelasting 0.07 kg BZVIkg d.s.dag zijn verzameld in bijlage 2 (figuur 14 tlm 21). In de figuren is het verloop van ammonium. nitraat en totaal-stikstof in het effluent uitgezet over een periode van een dag. Het totaal-stikstof omvat naast ammonium en nitraat ook organisch gebonden stikstof.

De invloed van het retouwater is bekeken voor de situatie dat gestuurd wordt op het behalen van zo laag mogelijke totaal-stikstofconcentraties

in het effluent. De gewogen gemiddelde concentraties van deze simu- latieberekeningen zijn samengevat in tabel 5 , de figuren staan in bijlage 2 (figuur 14 tlm 18).

Men kan er ook naar streven de lozing van amoniumstikstof te beperken.

Om aan te kunnen geven welk effect de behandeling van retourwater heeft in het geval er naar het minimaliseren van de ammonium-effluentvracht gestreefd wordt, zijn drie simulatieberekeningen uitgevoerd. Voor de situaties van continue, dag- en nachtafvoer van het retourwater is de zuivering geoptimaliseerd voor de ammoniumverwijdering. De sturing van de beluchting is zodanig ingesteld dat in alle situaties een gemiddelde effluentconcentratie van ongeveer 5 mg NH,'-NI1 bereikt wordt. Bij de volledige behandeling en de nitrificatie van retourwater werd deze grens al gehaald. De resultaten van de simulatieberekeningen staan in bijlage 2 (figuur 19 tlm 21) en zijn samengevat in tabel 5.

Berekeningen met een simulatiemodel zijn altijd een benadering van de werkelijkheid. Dit betekent dat de resultaten van de simulatieberekenin- gen niet als absoluut gelden. Bij de interpretatie van de resultaten moet altijd bedacht worden dat de getallen slechts een vergelijkende waarde hebben.

tabel 5. ~emiddelde' effluent-concentraties bii de simulatieberekenin- gen met de lage slibbelastine,

Uit tabel 5 wordt duidelijk dat de manier waarop gestuurd wordt de resultaten sterk beïnvloedt. In de situatie waarbij op het minimaliseren van de lozing van totaal-stikstof gestuurd wordt, blijkt behandeling van retourwater een positief effect te hebben op de effluentkwaliteit. Als uitgangssituatie wordt de discontinue terugvoer van retourwater geduren- de de dag beschouwd, het N,,,,-gehalte in het effluent is dan 12.9 m g l i

Het totaal-stikstofgehalte neemt met 3.5 mg NI1 af wanneer de interne vuilstromen buiten de biologische zuivering om behandeld worden. Indien de behandeling alleen uit een nitrificatiestap bestaat is de positieve uitwerking aanzienlijk geringer, namelijk 1,2 mg N/1.

De manier waarop het onbehandelde retourwater teruggevoerd wordt in de biologische zuiveringsinrichting heeft weinig invloed op de totale hoeveelheid stikstof die uiteindelijk met het effluent geloosd wordt.

Het bufferen van het retourwater tijdens de dag, om het zodoende ver- deeld over de gehele dag of alleen 's nachts aan de zuivering te voeden, heeft in deze situatie weinig zin. Hiermee kan slechts 0.5 mg Nllworden gewonnen.

figuur N,,,,,L-sturing

Het verloop van de ammonium- en nitraatconcentratie in het effluent vertoont onder de verschillende omstandigheden ongeveer hetzelfde beeld.

Tijdens de dag, wanneer de grootste vracht afvalwater binnenkomt. neemt het ammoniumgehalte toe. Bij het overdag terugvoeren van het retourwater is deze toename het grootst. 's Avonds neemt het amoniurngehalte af. Het nitraatgehalte neemt s'avonds toe omdat de denitrificatiecapaciteit ver-

NH,+-N

gewogen debietproportioneel gemiddelde

19 14

15 16 17 18 zonder retourwater

NO,--N

me t retour- water

Ncoraal

( ~ 1 1 )

continu overdag nacht nitraat NH,+- sturing

5.1 7.3 8.2 7.4 4.9

14 19 20 21 18 zonder retourwater

1.9 2.7 2.4 2.7 4.3

me t retour- water

9,4 12.4 12,9 12,4 11.7 (%/l)

continu overdag nacht nitraat

5,1 5.5 5,6 5,O 4,9

1.9 7.3 12.9

7.7 4,3

9.4 15.2 20,9 15,l 11.7

mindert bij gebrek aan organische verbindingen. Aan het begin van de dag, als de hydraulische belasting weer toe gaat nemen, daalt het nitraatgehalte weer.

Het sturen op een lager ammoniumgehalte brengt een onevenredig grote stijging van het nitraatgehalte teweeg. Uit de simulatieberekeningen die reductie van de lozing van ammoniumstikstof tot doel hadden, blijkt dat het in dat geval wel nuttig kan zijn om het retourwater te bufferen.

Door het retourwater verspreid over de dag of alleen in de nacht terug te voeren naar de biologische zuivering, kan een extra verlaging van het stikstofgehalte in het effluent van bijna 6 mg NI1 gehaald worden.

Het behandelen van het retourwater wordt bij deze regeling nog inte- ressanter. Bij volledige behandeling kan 1 1 , 5 mg NI1 extra stikstofver- wijdering gehaald worden ten opzichte van de situatie waarin terugvoer gedurende de dag plaatsvindt. Ten opzichte van de terugvoer gedurende de nacht is de winst nog 5 . 7 mg NI1. Bij nitrificatie van het retouwater is ten opzichte van terugvoer gedurende de nacht, een winst van 3 . 4 mg NI1 te behalen.

2 . 7 Resultaten bij hoge slibbelastinp,

De resultaten van de simulatieberekeningen bij de slibbelasting van 0 . 1 5

kg BZVIkg d.s.dag zijn verzameld in bijlage 2 (figuur 2 2 tlm 2 9 ) . De gewogen gemiddelde concentraties van deze simulatieberekeningen zijn samengevat in tabel 6 .

tabel 6. ~emiddelde' effluent-concentraties bi i de simulatieberekenin- gen met de hoge slibbelastina

Z gewogen debietproportioneel gemiddelde

20

figuur NH,+-N NO,--N Nzocaaï

sturing ímg/l)

I zonder retouwater 2 2 1 9 . 2

P

me t continu 2 3 2 3 , 4

retour- overdag 2 4 1 3 . 3 7.8 2 3 . 5

water nacht nitraat

2 5 2 6

NH,'- sturing (mg/l)

1 3 . 1 9 . 3

2 2 2 7 2 8 2 9 2 6

zonder retourwater 1 9 . 2

2 7 , 6 2 7 , 7 2 7 . 7 2 0 . 9

me t retour- water

9 . 5 7 . 3

7 , 9 9 . 2

continu overdag nacht nitraat

1 0 , 8 1 1 , 3 1 0 . 9 9 . 3

2 3 . 4 2 0 , 9

1 4 . 4 1 4 , O 1 4 . 4 9 , 2

Uit tabel 6 blijkt dat de behandeling van retourwater bij een hoge slibbelasting tot andere resultaten leidt dan bij de lage slibbelasting.

Bij sturing op een minimaal N,,,,L-gehalte in het effluent zijn de conclusies wel ongeveer hetzelfde. Het volledig behandelen van het retourwater heeft een verlaging van de lozing van stikstof tot gevolg.

De afname van de stikstofconcentratie in het effluent is 4 . 3 mg N/1, ten opzichte van de situatie waarbij het retourwater gedurende de dag wordt teruggevoerd. De periode van de dag waarover het retourwater naar de biologische zuivering wordt teruggevoerd, heeft weinig invloed op de totale effluentvracht aan stikstof. Hier heeft buffering van het retou- m a t e r weinig zin. Nitrificatie van het retourwater heeft in dit geval wel een duidelijk positief effect. Hiermee kan 2 . 6 mg NI1 extra verwij- derd worden ten opzichte van de referentiesituatie.

Opvallend aan de figuren 23 en vooral 25 is de amoniumpiek in het effluent op het moment dat de normale vuilwateraanvoer toe gaat nemen.

Dit wordt veroorzaakt doordat een propstroom-installatie een heel lage interne recirculatie heeft. Hierdoor wordt de invloed van het 's nachts toegevoerde retourwater pas merkbaar op het moment dat de doorspoeling van de reactor groter wordt. Bij de omloopreactor zoals gebruikt bij de berekeningen met de lage slibbelasting is de interne recirculatie hoog en worden aanvoerpieken snel afgevlakt.

Wanneer bij de hoge slibbelasting de luchttoevoer wordt verhoogd om lagere anunoniumconcentraties in het effluent te bewerkstelligen, blijkt het bufferen van het retourwater geen zin te hebben. Dit wordt mede veroorzaakt door het propstroomeffect. Het maakt hierbij niet uit wanneer het retourwater teruggevoerd wordt, de invloed wordt pas merk- baar bij een grote toename van de hydraulische belasting.

Het separaat behandelen van het retourwater wordt bij sturing op een laag ammoniumstikstofgehalte in het effluent nog interessanter. Bij volledige behandeling wordt 8 . 5 mg NI1 minder geloosd, bij nitrificatie van het retourwater is dit 6.7 mg N/1.

In tabel 7 zijn de resultaten van de diverse simulatieberekeningen uit tabel 5 en 6 samengevat. Er wordt hierin aangegeven welk effect buffe- ring, volledige behandeling en nitrificatie hebben op de N,,,,,L-concen- tratie in het effluent.

Als referentie voor de getallen uit tabel 7 dient de situatie waarin het retourwater discontinu gedurende de dag wordt teruggevoerd. De getallen in de tabel geven aan hoe veel lager het N,,,,,L-gehalte in het effluent wordt bij de verschillende ingrepen.

tabel 7. H e t effect v a n buffering, volledige behandeling e n nitrifica- tie v a n retourwater OP het N,,,,,,-gehalte i n het effluent

-

AN,,,,,l-effluent (mgll) ON,

,,

^l-sturing -NH4'-sturing laag belast, buffering nacht 0 . 5 5 . 8

omloopreactor continu O , 5 5 , 7

9 O C behandeling 3 . 5 1 1 , 5

nitrificatie 9 , 2

propstroom continu _{0 . 1 0 , 1}

4 , 3 8 . 5

nitrificatie

SELECTIE VAN BEHANDELINGSMETHODEN VOOR STIKSTOFHOUDENDE STROMEN

De behandelingsmethode die toegepast kan worden om het retourwater te zuiveren moet aan enkele specifieke omstandigheden voldoen:

-

Met de behandelingsmethode moet afvalwater van grote hoeveelheden stikstof ontdaan kunnen worden, die of hergebruikt kunnen worden of in onschadelijke vorm in het milieu kunnen worden teruggebracht. Ook methoden waarmee de ammoniumstikstof in nitraatstikstof wordt omgezet,

zijn interessant.

-

Het gaat om een relatief kleine, zeer geconcentreerde deelstroom waarvan het effluent eventueel terug kan worden geleid in de biologi- sche zuiveringsinrichting. Dit laatste betekent dat bij de behandeling van het retouwater niet perse strenge effluenteisen nagestreefd hoeven te worden.

-

De installatie wordt in veel van de gevallen gebouwd bij een bestaande zuiveringsinrichting. Dit brengt met zich mee dat de beschikbare ruimte gering kan zijn: compactheid is dus een vereiste.

-

De installatie moet eenvoudig te bedienen en te onderhouden zijn.

-

Met de behandelingsmethode moet al relevante ervaring opgedaan zijn.

Deze eis is gesteld omdat technieken die zich nog niet bewezen hebben naar alle waarschijnlijkheid niet op korte termijn kunnen worden toegepast.

De methoden die in aanmerking kunnen komen voor de behandeling van retourwater zijn:

-

Uitbreiding van de conventionele zuivering (paragraaf 3.2)

Deze optie wordt als referentie meegenomen in de kostenberekeningen.

Een uitbreiding vraagt geen nieuwe technieken.

-

Anmioniak-stripping (paragraaf 3.3)

In Denemarken is een lucht-stripproces ontwikkeld waarmee goede resultaten behaald zijn bij de zuivering van retouwater.

-

CAFR-proces (3.4)

Hierbij wordt ammonium met magnesiumfosfaat neergeslagen tot ammonium- magnesium-fosfaat ofwel struviet. Na thermische behandeling wordt hieruit magnesiumfosfaat teruggewonnen en ammoniak gevormd.

-

Nitrificatie in een airliftreactor (paragraaf 3.5) of een biorotor (paragraaf 3.6)

De driefasen airliftreactor is een slib-op-dragersysteem waarmee onder bepaalde procescondities volledige nitrificatie gecombineerd met CZV- verwijdering mogelijk is.

De biorotor is eveneens een slib-op-dragersysteem waarmee CZV-verwij- dering en nitrificatie gerealiseerd kunnen worden.

Er zijn aanwijzingen dat onder bepaalde omstandigheden in de airlift- reactor en de biorotor ook denitrificatie mogelijk is.

Methoden die wel in staat zijn stikstof uit afvalwater te verwijderen maar niet aan de voorgenoemde voorwaarden voldoen zijn hier niet verder

beschreven. Dit betreft:

-

Vastbedsystemen

Er zijn enkele vastbedsystemen waarmee al enige (semi)praktijkervaring is opgedaan (Biofor, Biocarbone). Deze worden echter vooral toegepast

om lage influentconcentraties te verwerken.

- Zeolieten

Ammonium kan door middel van ionenuitwisseling aan zeolieten gebonden worden. Met deze methode wordt een concentratie van het ammonium bewerkstelligd, waardoor de methode met name voor relatief lage influentconcentraties geschikt is.

-

Chemische oxydatie

Met katalytische ozonoxidatie is ervaring opgedaan met de afbraak van verschillende componenten, maar nog niet met ammonium.

3.2 Uitbreiding van de conventionele zuiver in^

3.2.1 principe

Door uitbreiding van de zuiveringsinrichting wordt de belasting van de zuivering verlaagd. De zuiveringsmethode blijft echter gelijk. Dit heeft als groot voordeel dat er geen grote omschakelingen op het gebied van de procesvoering nodig zijn.

Het uitbreiden van een conventionele zuivering vraagt veel ruimte. Deze is niet bij elke zuiveringsinrichting aanwezig.

3.2.2 ervaringen

- - -

Met de stikstofverwijdering in een actief-slibsysteem is in de loop der jaren veel kennis en ervaring opgedaan. Procestechnisch zal deze moge- lijkheid geen problemen opleveren.

Een probleem in het geval van de modelzuivering vormt het feit dat het om een omloopreactor gaat. Bij uitbreiding moet de interne recirculatie gehandhaafd blijven. Dit betekent dat niet zonder meer een extra aëra- tietank aan- of bijgebouwd kan worden. Een mogelijkheid vormt het instellen van het bij te bouwen volume als voordenitrificatiezone.

3.2.3 chemicaliën en apparatuur

. . .

De procesvoering blijft gelijk, alleen de slibbelasting wordt verlaagd.

Dit heeft tot gevolg dat er geen andere of extra chemicaliën nodig zijn.

Er moet een aëratietank met een volume van 1200 m' bijgebouwd worden, voorzien van voortstuwers en eventueel beluchting. Daarnaast moeten leidingen en pompen bijgebouwd worden om de aan- en afvoer naar de nieuwe tank te kunnen verzorgen. Door de stijging van de zuurstofbehoef- te en installatie van voortstuwers zal het energieverbruik stijgen.

3.2.4 voor- en nadelen

voordelen nadelen

-

bekend proces

-

groot ruimtebeslag

-

geen aanpassingen bedrijfs-

-

hoog energieverbruik voering nodig

-

geen extra chemicaliën

principe

- - - - - -

In Denemarken zijn goede resultaten behaald met het fysisch-chemisch zuiveren van retourwater (3,6,7,8). Deze door Watergroup ontwikkelde en beproefde methode bestaat uit twee trappen (figuur 6).

I N W

*LU' $1 VAN nE

figuur 6. Schema van de stripoerinstallatie (61

In de eerste trap wordt kalk gedoseerd waardoor de pH oploopt tot circa 11.5. De neerslag van calciumfosfaat die hierbij ontstaat, wordt in een bezinktank verwijderd. Deze bezinking heeft tot gevolg dat grote hoe- veelheden CZV, fosfaat en zwevende stoffen verwijderd worden (7). Het kalkslib wordt teruggevoerd naar de slibverwerking alwaar het een posi- tief effect kan hebben op de slibontwaterbaarheid.

Door de zeer hoge pH (minimaal 11) is het overgrote deel van de stikstof in de vorm van ammoniak aanwezig. Dit wordt in de tweede trap uit het afvalwater gestript door twee in serie geschakelde striptorens. Het water wordt boven in de torens toegevoerd en vloeit over een kunststof medium met een groot oppervlak naar beneden. De lucht wordt aan de

onderzijde ingeblazen.

Het luchtsysteem is een gesloten circuit waardoor ammoniakemissie wordt voorkomen. De lucht wordt door een wastoren geleid, waarin zwavelzuur wordt gedoseerd. Hierbij wordt de ammoniak uit de lucht verwijderd en opgelost als ammoniumsulfaat. Dit kan gebruikt worden bij de vervaardi- ging van kunstmest.

Het water wordt teruggeleid naar de biologische zuivering. Het amonium- gehalte van het retourwater kan met behulp van deze techniek met 85-952 gereduceerd worden.

3 . 3 . 2 ervaringen

- - -

Watergroup heeft een mobiele pilot plant waarmee sinds 1988 testen zijn uitgevoerd op vijf zuiveringsinrichtingen in Denemarken en Zweden. De resultaten waren in alle gevallen positief.

In Frederikshaven in Denemarken is sinds 1990 een chemisch-fysische retourwaterzuiveringsinrichting op praktijkschaal in bedrijf. Het retourwater bestaat hier uit water uit de s l i b o n t w a t e r i n g s c e n t r i f u g e s en het gistingswater. Het debiet en de samenstelling van het retourwater komen overeen met die van de modelzuivering uit paragraaf 2 . 4 . De inrichting is gedimensioneerd op een reinigingsgraad waarbij het efflu- ent van gelijke samenstelling is als het influent van de gewone zuive- ring. Hiermee wordt een zuiveringsrendement gehaald van 9 5 % NH,'-N, 90%

Nraraal. 95% P,,,, 6 5 % CZV en 60% BZV.

In Denemarken wordt het amoniumsulfaat samen met het calciumfosfaatslib aan het ontwaterde slib toegevoegd waardoor de bemestingswaarde ervan stijgt. In Nederland zal een andere bestemming voor het ammoniumsulfaat gevonden moeten worden.

3 . 3 . 3 chemicaliën en apparatuur

Uit de ervaringen met het procede op een praktijkinstallatie in Denemar- ken kunnen gegevens worden afgeleid voor het chemicaliëngebruik. Voor de pH-verhoging is zowel kalk als natriumhydroxyde toegepast. De meest aantrekkelijke optie is afhankelijk van de prijs van de betreffende chemicaliën en de kosten voor de afzet van het gevormde slib.

Voor het wassen van de ammoniakrijke lucht wordt zwavelzuur toegepast.

Hierbij wordt ammoniumsulfaat gevormd.

De bewuste praktijkinstallatie is opgebouwd uit de volgende hoofdonder- delen (7):

- twee striptorens. gebouwd van glasfiber polyester, gevuld met kunst- stof pakkingsmateriaal

-

een wastoren, gebouwd van glasfiber polyester.

-

een buffertank

-

een flocculatietank

-

een precipitatietank

-

een pH-reguling

-

een opslagtank en een doseerinrichting voor zwavelzuur

-

een opslagtank en een doseerinrichting voor kalkmelk of natriumhy- droxyde

-

een opslagtank voor ammoniumsulfaat

-

twee blowers in een geluiddichte ruimte.

3 . 3 . 4 voor- en nadelen

voordelen nadelen

-

terugwinning amoniumsulfaat - beperkte ervaring

-

goede praktijkervaringen

-

aanpassing van de bedrijfs-

-

hoog vemijderingsrendement voering nodig

- verwijdering andere stoffen - extra slibproduktie (P, CZV, zwevend stof)

-

chemicaliën nodig

De terugwinning van ammoniumsulfaat verandert in een nadeel als er geen markt voor dit produkt is.

principe

- - -

Het is mogelijk ammonium uit het afvalwater te verwijderen door het neer te slaan met fosfaat en magnesium (9.10). Hierbij ontstaat magnesiumam- moniumfosfaat (MAP). Het is een kristalachtig wit poeder dat in principe hergebruikt kan worden als meststof. Doordat kristallisatie wordt toege- past worden geen verontreinigingen ingesloten. Alleen ionen die in het kristal ingebouwd kunnen worden als plaatsvervanger voor een van de ionen, kunnen worden ingesloten.

De moleculaire verhoudingen in MAP zijn NH4:Mg:P04 = 1:l:l. Om het proces goed te laten verlopen is echter een overdosis van een van de componenten noodzakelijk. De neerslagreactie verloopt het best bij een pH tussen 8 en 10. De oplosbaarheid van MAP neemt toe bij lagere tempe- ratuur.

Voor de toepassing van dit proces bij de zuivering van retourwater is dosering van magnesium en fosfaat vereist. Magnesium kan als magnesium- oxyde (MgO) gedoseerd worden. Dit heeft als voordeel dat er automatisch een verhoging van de pH plaatsvindt waarbij de saliniteit van het water niet wordt verhoogd. De grove pH-reguling kan hierdoor met Mg0 plaats- vinden, een exactere reguling eventueel met NaOH.

Het doseren van fosfaat in een zuiveringsproces dat er juist op gericht is nutriënten vergaand uit het afvalwater te verwijderen. is een onlogi- sche en misschien zelfs onacceptabele stap. Dit moet dan ook tot een minimum beperkt blijven. Het is mogelijk om bij een overdosering van magnesium en een onderdosering van fosfaat het fosfaatgehalte in het effluent onder de 1 mg11 te houden (10). Dit vermindert echter wel de ammoniumverwijdering.

Een interessant alternatief vormt een proces dat ontwikkeld en gepaten- teerd is door de chemicaliënproducent NALVA (11,12), het zogenaamde CAFR-proces (Chemische Anxnonium-Fallung und Rezyklierung). Hierbij wordt ammonium volgens het MAP-principe met magnesiumfosfaat gekristalliseerd tot struviet, dat vervolgens na een thermische behandeling uiteenvalt in magnesiumhydroxyfosfaat en ammoniak. De ammoniak wordt als het ware uit de MAP gestript. Het MgHP04 wordt op deze manier gerecycled en kan opnieuw gebruikt worden om ammonium te precipiteren. De ammoniak kan in water of in een zuur worden opgelost.

Het CAFR-proces bestaat uit vijf stappen (figuur 7).

-

precipitatie van vaste stoffen met behulp van polyelectrolyt

-

MAP-vorming in een kristallisatietank

-

afscheiding van het gekristalliseerde MAP

-

thermische behandeling van MAP (NH,-strippen)

-

wassen van de ammoniaklucht met zwavelzuur ervaringen

Met de MAP-precipitatie zijn vooral in de industriewaterzuivering enige laboratorium- en pilot-plant ervaringen opgedaan (10). Hierbij werden hoge vewijderingsrendementen gehaald.

Op het gebied van huishoudelijk-afvalwaterzuivering is met het CAFR- principe door NALVA ervaring opgedaan met een pilot plant van 5 m3/uur.

27

Het gaat om het filtraat van thermisch geconditioneerd. ontwaterd slib afkomstig van een huishoudelijk-afvalwaterzuiveringsinrichting. Hierbij werd een ammoniumverwijdering van ruim 95% gerealiseerd, bij een influ- entconcentratie van meer dan 1000 mg NH4-N/1. Verder werd fosfaat voor ongeveer 80% en CZV voor meer dan 85% verwijderd. Ook vaste stoffen worden voor het grootste deel geprecipiteerd.

3.4.3 chemicaliën en apparatuur

. . .

Doordat recycling van MgHPO, plaatsvindt, kan op het chemicaliënverbruik aanzienlijk bespaard worden. Volledige recirculatie van het teruggewon- nen MgHP04 is niet mogelijk. Hierdoor zou de grondstof op den duur vervuild raken, onder meer doordat accumulatie van calcium plaatsvindt.

Er wordt daarom uitgegaan van een recirculatie van 70%.

Naast magnesiumhydroxyfosfaat is er polyelektrolyt nodig en een grote hoeveelheid natriumhydroxyde ter verhoging van de pH.

Er vindt productie plaats van ammoniumsulfaat en een hoeveelheid niet te recyclen magnesiumhydroxyfosfaat of struviet.

A

l

I

polyelektrolyt

figuur 7. Processchema van het CAFR-proces

Voor het bouwen van een CAFR-installatie zijn nodig:

- een voorbezinktank

-

een kristallisatietank met menger

- een nabezinktank

-

een polyelectrolyt-dosering en opslag

-

een MgO-dosering en opslag

-

een H,P04-dosering en opslag

-

een NH,-monitor

-

een NaOH-dosering en opslag

- een H,S04-dosering en opslag

- een opslagtank voor amoniumsulfaat

-

een pH-reguling

-

een installatie voor de thermische behandeling van het MAP

-

een blower

-

een wastoren.

3.4.4 voor- en nadelen

---

voordelen

- terugwinning ammoniumsulfaat

-

hoog verwijderingsrendement

-

tevens verwijdering van an- dere stoffen (P, CZV, zwe- vend stof)

nadelen

-

fosfaatdosering noodzakelijk

-

relatief onbekend proces.

weinig ervaring

-

aanpassing van de bedrijfs- voering noodzakelijk

-

chemicaliëndosering

-

extra slibproduktie

De terugwinning van ammoniumsulfaat verandert in een nadeel wanneer er geen afzetmarkt voor dit produkt is.

3.5 Airliftreactor

l l

3.5.1 principe

- - - -

De driefasen airliftreactor is een slib-op-drager systeem waarvan het zuiveringsproces berust op hetzelfde principe als dat van de conventio- nele zuiveringsprocessen. Door het hechten van het slib aan een drager ontstaat een groot contactoppervlak en een hoge biomassaconcentratie.

Hierdoor wordt het grootste deel van het substraat voor het onderhoud van de cellen gebruikt en wordt er weinig surplusbiomassa bijgevormd (13). De hoge biomassaconcentratie heeft tot gevolg dat het systeem vrij compact gebouwd kan worden (14).

De reactor kent drie fasen: lucht, water en een (gesuspendeerde) vaste fase: dragermateriaal voor actief-slib.

De reactor bestaat uit twee concentrische buizen (figuur 8). De vloei- stofcirculatie wordt veroorzaakt door drukverschillen als gevolg van het inblazen van lucht. Het d r a g e m t e r i a a l wordt volledig gesuspendeerd doordat de valsnelheid van het dragermateriaal lager is dan de stroomsnelheid van het water. De ingebrachte lucht wordt boven in de afscheider afgescheiden. Het hiermee afgescheiden, begroeide dragermate- riaal stroomt terug naar de beluchtingsruimte.

Vanwege de hoge turbulentie (betere menging) i n de reactor worden hoge eisen gesteld aan het dragermateriaal. Lava en puimsteen zijn de meest geschikte dragermaterialen. Op deze materialen vindt meer biomassagroei plaats en is de groei egaler verdeeld dan op zand. Vooral voor de groei van nitrificerende biomassa zijn de eigenschappen van het dragermateri- aal van groot belang. Wanneer de hechting beter is, treedt er minder

slibverlies op waardoor een hogere slibleeftijd bereikt wordt. Eenmaal begroeide dragers die volledige nitrificatie vertonen, zijn uitstekend bestand tegen langdurige voedingsstops.

In vergelijking met de conventionele systemen kunnen vergelijkbare zuiveringsresultaten behaald worden bij aanzienlijk hogere volumebe- lastingen. Er kan een drager-oppervlak van 2000-3000 mzlm3 en een slib- concentratie van 15-30 g d.s/l bereikt worden. De nettoslibproductie is vergelijkbaar met die van een conventioneel laag-belast actief-slibsys- teem.

figuur 8. Driefasen airliftreactor 2 ervaringen

- - -

De reactor is ontwikkeld door Gist-brocades voor de BZV-verwijdering en de nitrificatie van het afvalwater, en op praktijkschaal toegepast. Deze ééntraps aerobe nazuivering is achter een tweetraps anaërobe fluïd-bed zuivering geschakeld (13).

Voordat tot de bouw van de installatie werd overgegaan is op pilotschaal onderzoek uitgevoerd. Hieruit blijkt dat de nitrificatie beter verloopt bij een lagere CZV-belasting. De specifieke N-oxydatie-activiteit tijdens de experimenten met de aërobe airliftreactor was circa 0,15 g N/g o.s.dag voor NH,+-oxydatie en 0.1 g N/g o.s.dag voor NO2--oxydatie, bij een CZV-conversie tot 3 .3 6 kg ~ Z ~ / m ~ . d a ~ . Bij een hogere CZV-con- versie verloopt de nitrietoxydatie niet (13).

Om de genoemde zuiveringscapaciteit te kunnen realiseren dient de pH in de reactor 7.3 te zijn en is er voldoende drager vereist (200 gil) met goede b e g r o e i i n g s e i g e n s c h a p p e n .

Uit proeven met huishoudelijk afvalwater is gebleken dat volledige nitrificatie optreedt bij een CZV-belasting die lager is dan 10 kglm3.dag (15). Een stabiele procesvoering blijkt mogelijk bij hydrauli- sche verblijftijden van 1,5-2.5 uur en CZV-belastingen van 5-10 kg c2v/m3 .dag.

Er zijn aanwijzingen dat onder bepaalde omstandigheden ook denitri- ficatie kan optreden.

chemicaliën en apparatuur

...

In de praktijk zal de pH van het water op peil gehouden moeten worden metnatriumhydroxyde of natriumcarbonaat. Dit is nodig omdat in een airliftreactor voornamelijk nitrificatie optreedt.

Naast de airliftreactor en de chemicaliëndosering zijn nodig: blowers, leidingwerk en pH-regeling.

voor- en nadelen

---

voordelen:

-

weinig ruimtebeslag

-

lage slibproductie

Biorotor principe

nadelen:

-

nieuwe techniek, aanpassing bedrijfsvoering

-

beperkte ervaring

-

geen (ervaring met) denitri- ficatie

-

geen verwijdering P en zwe- vend stof

- - -

Biorotoren bestaan uit een langzaam roterend medium van kunststofschij- ven of pakketten die voor ongeveer 40-451 zijn ondergedompeld in een veelal trogvormige tank waar het afvalwater doorheen stroomt (figuur 9).

De zuiverende werking berust op contact van het met biomassa bezette kunststof materiaal met het afvalwater. De zuurstoftoevoer vindt in hoofdzaak plaats door het contact van lucht met het boven het water uitstekende deel van de biomassa en in mindere mate door beluchting van het water door de roterende werking. Overtollige biomassa laat los van het kunststofmateriaal door de afschuifkrachten, opgewekt door de rotatie, en wordt met het gezuiverde water afgevoerd naar een bezink- tank. Door de kans op verstoppen van het rotormedium is het in het algemeen noodzakelijk dat het te behandelen afvalwater wordt voorbezon- ken.

figuur 9. Biorotor-installatie

De meeste biorotorsystemen worden uitgevoerd als meertrapssystemen, d.w.z. een serieschakeling van enkele biorotoren. Wanneer nitrificatie gewenst is, wordt met drie of meer trappen gewerkt. Denitrificatie is in principe mogelijk in een aparte, aangepaste biorotor waarin een deel- stroom van het influent (of een externe C-bron) wordt toegevoegd. In de praktijk is hiermee echter nog geen ervaring opgedaan.

Wanneer er sprake is van een relatief hoge stikstofbelasting ten opzich- te van de BZV-belasting wordt in het algemeen de Nkj-belasting beperkt tot 2 B 3 g ~ , ~ / m ~ . d a g (16.17). Als er eenmaal nitrificeerders in het systeem aanwezig zijn, verdwijnen ze niet z o snel meer. ook niet bij tijdelijk hogere BZV-belastingen.

3.6.2 ervaringen

---

Met de biorotor is ruime ervaring opgedaan bij de zuivering van huishou- delijk afvalwater. Aan de stikstofverwijdering wordt hierbij meestal niet veel aandacht geschonken (16).

Met de zuivering van stikstofrijke stromen is minder ervaring opgedaan.

Uit onderzoek met een viertraps biorotorsysteem voor de behandeling van supernatant van een slibbuffer (NH4'-N = 780 mg/l) is gebleken dat de alkaliteit van het water niet voldoende is om de pH op het juiste peil te houden. De alkaliteit dient te worden aangevuld. Omdat nitrificerende micro-organismen een anorganische koolstofbron gebruiken kan dit het best gebeuren met natriumcarbonaat. Er was ongeveer 2,9 g Na2C0, per gram te verwijderen NH4+-N nodig. De nitrificatiesnelheid is sterk afhankelijk van de temperatuur (18). Bij 20°C werd een maximale verwij- dering van 16 g ~/m'.d, bij een hydraulische verblijftijd van 1 dag behaald. Bij g°C was dit 9 g ~ / m ~ . d .

3.6.3 chemicaliën en apparatuur

...

Aangezien in een biorotor voornamelijk nitrificatie optreedt, naast CZV- afbraak, zal de pH van het water dalen. Afhankelijk van de buffercapaci- teit van het te behandelen afvalwater moet de alkaliteit aangevuld worden met natriumhydroxyde of natriumcarbonaat.

Een biorotorinstallatie bestaat veelal uit een meer-traps systeem, dat wil zeggen verschillende biorotoren in serie.

Naast de biorotor zijn nodig:

-

een voorbezinktank

-

een polyelektrolyt-dosering

- een NaOH- of Na,C03-dosering en opslag

- een pH-reguling 3.6.4 voor- en nadelen

- - -

voordelen: nadelen:

- compact biologisch systeem

-

weinig ervaring met nitrifi- catie in de biorotor

- weinig tot geen ervaring met de behandeling van stikstof- rijke stromen

-

geen denitrificatie

Ter vergelijking van de systemen wordt in dit hoofdstuk voor alle vier de varianten een kostenindicatie gegeven. Ten behoeve van de kosten- vergelijking wordt voor elk systeem een dimensionering gemaakt. Voor de dimensionering is uitgegaan van continu bedrijf. Aan de hand hiervan wordt een raming voor de stichtingskosten en de exploitatiekosten opgesteld.

Bij het opstellen van de kostenramingen wordt bij elke variant een onderscheid gemaakt tussen een rwzi met een belasting van 100.000 i.e.

(de modelzuivering uit hoofdstuk 2) en een van 400.000 i.e. Deze dubbele kostenraming dient om voor elke variant zicht te krijgen op de relatie tussen de kosten en de ontwerpcapaciteit. Ook voor de situatie waarin uitbreiding van de zuiveringsinrichting volgens de conventionele manier plaatsvindt, worden kostenramingen voor 100.000 en 400.000 i.e. opge- steld. Hierbij wordt een onderscheid gemaakt tussen het geval dat een tussengemaal voor het influent en retourslib noodzakelijk is, en het geval dat dit niet noodzakelijk is (4.2.1).

De stichtingskosten bestaan uit investeringskosten en advieskosten, inclusief BTW. De investeringskosten bestaan uit bouwkosten inclusief kosten voor onvoorziene uitgaven, inrichtingskosten en bijkomende kosten.

De exploitatiekosten zijn opgebouwd uit bedrijfsvoeringskosten en kapi- taalslasten. De bedrijfsvoeringskosten bestaan uit energiekosten, chemicaliënkosten, kosten voor bediening, kosten voor de afzet van restprodukten en onderhoudskosten.

Bij de kostenraming is voor alle varianten dezelfde berekeningswijze aangehouden. Kosten die niet in de ramingen zijn meegenomen zijn bouw- rente, grondkosten, loon- en materiaalprijswijzigingen en funderingskos- ten.

Bij het ramen van de onderhoudskosten en de kapitaalslasten wordt onderscheid gemaakt tussen de civiele werken enerzijds en de mechanische en elektrische onderdelen anderzijds. Als afschrijvingstermijn voor de civiele onderdelen van de installatie wordt 30 jaar aangehouden, en voor de mechanische en elektrische onderdelen 15 jaar. De onderhoudskosten voor de civiele werken bedragen 1% van de civiele investeringskosten. De onderhoudskosten van de mechanische en elektrische onderdelen zijn gerelateerd aan de complexiteit van de installatie. Voor de mecha- nischlelektrisch complexere installaties als de N-stripper en de CAFR- installatie wordt gerekend met 3% van de mechanisch/elektrische investe- ringskosten. Voor de andere methoden wordt 2% aangehouden.

4.2.1 uitbreiding conventionele zuivering

Bij de uitbreiding van de zuiveringsinrichting wordt ervan uitgegaan dat het extra benodigde actief-slibvolume als voordenitrificatietank wordt voorgeschakeld voor de bestaande aëratietank. Naast het influent en het retourslib wordt ook een recirculatiestroom vanuit de aëratietank naar

de voordenitrificatie geleid. De grootte van deze stroom is zodanig gekozen dat de verblijftijd in de voordenitrificatietank bij DWA mini- maal een kwartier is.

De grootte van de uitbreiding wordt berekend als toegevoegd volume dat benodigd is om met de stikstofverwijdering aan de eisen te kunnen voldoen. De berekening is gedaan voor q°C en is weergegeven in tabel 8.

In de eerste kolom wordt de uitgangssituatie getoond, de modelzuivering van 100.000 i.e die aan de effluenteisen voldoet zonder belasting door retourwater. In de tweede kolom staan de getallen die gelden voor dezelfde zuiveringsinrichting, maar dan met retourwater. Vervolgens wordt in de laatste kolom de grootte van de benodigde zuiveringsinrich- ting bepaald die bij een toevoer van influent en retourwater aan de effluenteisen voldoet. Het volume van de actief-slibinstallatie moet dan met 1.200 m3 toenemen.

tabel 8. Uitbreiding van de conventionele zuivering

Bij de kostenberekening zal aangegeven worden wat uitbreiding van de huidige rwzi door het bijbouwen van extra volume kost.

Bij de rwzi van 100.000 i.e. is een voordenitrificatieruimte van 1.200 m3 nodig. D e rwzi van 400.000 i.e. wordt verondersteld te zijn opgebouwd uit drie straten. In elke straat is een voordenitrificatie van 1.600 m3 opgenomen.

tabel 9. Belangriikste ontwerpgegevens conventionele uitbreiding

400.000 i.e.

3 x 1.600 3 X 2.130 6 x 2.000/5.130~

voordenitrificatie recirculatiegemaal

[ T B

tussengemaal

1.200 1.600

2 x 1.500i3.750~